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近年来，我国农村生活污水治理作为农村人居环境整治的重要内容，越发受到人们的重视，《农村人居环境整治提升五年行动方案(2021—2025年)》明确指出了对提高农村生活污水治理率、推进农村厕所革命的要求。其中，探讨污水排放特征是农村生活污水治理的重要一环，农村生活污水排放特征是指农村居民生活产生的污水排入环境中时水温、水量和水质等特点，其揭示了农村地区排放污水的污染物负荷情况和变化规律，帮助农村地区更加科学地选用和设计适宜的污水治理工艺模式和处理设施规模，也为农村生活污水的治理规划提供基础数据[1-3]。目前，关于农村生活污水排污特征的研究，多集中于太湖、巢湖以及三峡等重要流域周围的普通农村地区，且主要以农户为研究对象进行抽查调研，如程方奎等[4]入户调研了太湖流域的3个样本家庭，采用源分类的方法探讨了污水中污染物负荷的特点，何源等[5]以巢湖地区典型农户家庭为调研对象，研究了每户产生黑水和灰水水量以及产污系数，彭绪亚等[6]探讨了三峡库区18户典型农户的污水产生量与污染物负荷情况，并研究了地域、收入水平和季节等因素对其的影响。
城郊型村镇，是指位于城乡结合部的村镇地区[3]，处于城乡要素相互融合的过渡性地带[7]。近年来，随着城镇化的快速发展，越来越多农村地区被纳入城市建设的规划范围，城乡结合部的面积不断扩大，城郊型村镇作为一类典型的农村地区也逐渐引起人们的关注[3,7-8]。不同于普通农村地区，城郊型村镇具有较高密度的人群和相对发达的经济，境内居民生活水平普遍更高且产业类型更为多样[9-10]，然而，同时城郊型村镇也面临滞后的基础设施建设无法与日益增加的污染排放相匹配的现状，农户改厕、污水收集管网和处理设施建设等工作进展较为缓慢，使得城郊型村镇的环境污染问题较为突出[11-12]。目前，城郊型村镇的生活污水治理多套用普通农村地区或城市的治理模式，针对该典型农村地区生活污水排放特征的研究也较为薄弱[3,13]。因此，本研究以北方地区黄河流域下的一个典型城郊型村镇——山西省晋城市巴公镇为研究对象，探讨了该镇区内集中收集的农村生活污水排入环境中时的水温、水量和水质特点，了解该城郊型村镇生活污水排放特征和污染负荷情况，补充该类典型农村地区生活污水治理的基础数据，从而帮助更科学的选择城郊型村镇污水治理工艺模式，推进后续农村生活污水治理项目。
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山西省晋城市巴公镇位于山西省东南部，全镇辖38个行政村、2个社区，总面积112 km2，人口6.2×104人；地貌以山地丘陵为主，年平均气温约10 ℃，年降水量618.3 mm，四季分明，雨热同期；境内主要河道有巴公南河、巴公北河等8条[14]。巴公镇作为典型城郊型村镇，境内煤、铁资源丰富，社会经济发展和居民生活水平均较普通农村地区更高，居民住宅楼分布集中，地面硬质化比例较高，基础设施建设较为完善。另外，境内“改水、改厕、改污”工作同步进行中，自来水供应基本实现全覆盖，农户厕所改造和污水管道铺设工作还在持续推进，管道收集方式采用雨污合流制，目前建成区已有污水处理厂2座。
本研究依据巴公镇生活污水治理工作的推进情况，以巴公一村、二村、三村和四村的部分区域为研究对象，具体覆盖范围由北到南依次为巴原街、科工贸大街和南环街两侧的居民居住区(图1)，居民产生的生活污水通过地埋式污水管道集中收集，统一汇入南环街东南侧排污口，经过简单的土壤渗滤处理后排入荒地。值得注意的是，由于研究区内持续进行的农户厕所改造和污水管道铺设工作，笔者探讨研究区排污特征主要分为3个阶段：1) 2021年10月—2022年7月，管道扩建前期，排污口主要收集了科工贸大街两侧的居民生活污水；2) 2022年8月—2022年11月，管道扩建后期，污水管道新接入南环街和巴原街两侧的居民生活污水，排污口污水水量增大；3)2022年12月—2023年3月，集中改厕后期，研究区内改厕率提高，排放污水中污染物浓度提高。
根据实地调研，截至2023年3月，巴公镇研究区总面积约0.88 km2，总人口约5 000人，研究区内除一般居民住宅楼外，还有商场1座、小型餐馆约60个、洗浴中心2个、住宿学校2所、医院1座以及若干其他商铺，根据其污水产生的特点，污水来源主要可分为普通居民生活用水、餐饮行业用水、洗浴中心用水和降水4种类型。其中，1)普通居民生活用水，包括一般居民生活用水、住校学生用水和普通商铺用水，污水收集方式分为2种：已完成厕所改造的农户，居民生活产生的厕所污水先收集至化粪池中沉淀发酵，上清液再与居民洗漱、洗浴和餐厨污水共同汇入污水管道；未完成厕所改造的农户，居民产生的生活污水只有灰水进入污水管道。2)餐饮行业用水，包括研究区内60个餐馆用水和2所学校食堂用水，产生污水首先经过隔油池初步处理，并过滤食物残渣后进入污水管道，排放量约50~80 m3·d−1。3)洗浴中心用水，指研究区内2个洗浴中心的用水，主要分为淋浴用水和浴池用水两方面，产生污水直接排入管道，排放量约5~15 m3·d−1。4)降水，主要集中在每年雨季6月—9月，直接汇入污水管道随居民生活污水共同排出。经过初步测算，巴公镇研究区在非雨季期间，排放生活污水水量约80%~90%来自普通居民生活用水，5%~10%来自餐饮行业用水，1%~5%来自洗浴中心用水。
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采样点设置于研究区内南环街东南侧的排污口处，从2021年10月—2023年3月，持续一年半监测排污口水温、水量和水质的基本情况，监测频率为每月2~3次，具体采样日期避开降水天气，尽量降低非雨季期间降水对研究区污水排污特征的影响。水温检测采用一般的水温计测量，水量检测采用旋浆式流速仪结合管道污水断面面积进行估算，水质检测通过实地采样后带回实验室分析测定。
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水质检测，选用聚丙烯无菌采样瓶采集水样，将水样于4 ℃的条件下低温保存，并于采样后的第2天进行水质检测。综合山西省《农村生活污水处理设施水污染物排放标准》(DB 14/726-2019)和山西省《污水综合排放标准》(DB 14/1928-2019)，研究选用TN、NH4+-N、TP、COD作为水质检测指标，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定(HJ 636-2012)，NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定(HJ 535-2009)，TP采用钼酸铵分光光度法测定(GB 11893-1989)，COD采用重铬酸盐法测定(HJ 828-2017)。
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2021年10月—2023年3月，巴公镇研究区排放的污水月平均水温和月平均气温变化如图2所示。根据巴公镇月平均气温的变化情况，可将当地的四季时段划分为春季3—5月、夏季6—8月、秋季9—11月和冬季12月—翌年2月，其中2022年和2023年的1月份月平均气温(分别为-0.5和-1.0 ℃)最低，2022年8月份月平均气温(24.5 ℃)最高。同时，巴公镇研究区排放的生活污水水温与当地气温呈现相同的变化趋势，污水在冬季12月—翌年2月的平均温度较低，夏季6月—8月的平均温度较高，其中2022年和2023年1月的平均水温(分别为10.1和10.5 ℃)最低，2022年7月平均水温(22.5 ℃)最高。污水水温是研究农村生活污水排放特征的重要内容之一，其作为控制微生物生长代谢的重要参数，很大程度上影响了后续采取农村生活污水处理工艺的运行效果[15]。一般情况下污水处理中微生物反应的适宜水温在15~35 ℃[16]，该范围内温度越高、微生物活性越高，处理效果越好，反之温度越低、处理效果越差，而当污水水温降至5 ℃以下，生物脱氮除磷效果基本丧失[17]。本研究中，巴公镇研究区排放的生活污水水温全年基本保持在10 ℃以上，且每年5月—10月期间，污水水温升至15~25 ℃，表明巴公镇研究区排放污水水温全年保持在较高水平[11]，保证了农村生活污水处理中微生物的活性以及冬季低温条件下的城郊型村镇生活污水处理工艺的除污效果[18]。
巴公镇研究区排放污水水温的影响因素可以分为自然因素和人为因素两个方面。自然因素主要指环境气温对污水水温的影响，如图2所示，巴公镇区污水月平均水温和月平均气温随时间的变化趋势基本一致，双变量Pearson检验结果表明，研究区气温和产生的污水水温呈显著正相关关系(R=0.955，P<0.01)，进一步回归表明，巴公镇研究区排放污水水温的变化速率约为环境温度变化速率的0.4倍，揭示了巴公镇研究区管道收集排放的污水水温与环境气温之间的变化关系。人为因素主要包括居民生活习惯和人为基础设施的影响，根据实地调研，巴公镇作为城郊型村镇，经济发展迅速，居民生活水平较高，供热基础设施建设较为完善，热水器使用普遍，因此冬季用水温度较高，使得产生的污水水温也较高[19]；另外，巴公镇研究区生活污水采用的地埋式集中污水管道的收集方法，对污水也有很好的保温效果[20]，使得巴公镇研究区排污口的生活污水在冬季也能基本保持在10 ℃以上。
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1)污水水量整体特征分析。2021年10月—2023年3月，巴公镇研究区污水排放量变化为150~600 m3·d−1，波动范围较大。由于受到2022年8月人为管道扩建和2022年12月农户集中改厕的影响，研究区污水水量特征分析分为3个时期进行探讨，分别为2021年10月—2022年7月管道扩建前期、2022年8月—2022年11月管道扩建后期和2022年12月—2023年3月集中改厕后期。图3为巴公镇研究区月均污水排放量和月总降水量的年变化图。2021年10月—2022年7月，污水管道扩建前，排放污水主要来自研究区内科工贸大街两侧的居民生活污水，污水排放量为150~500 m3·d−1，其中2021年10月—2022年2月受冬季居民用水习惯的影响，冬季气温下降、居民用水量减少[21-22]，研究区污水水量呈现逐渐降低的趋势，2月份污水平均排放量只有150 m3·d−1左右，后续随气温回暖、污水水量逐渐回升；2022年3月的污水水量，对比2022年2月和4月呈现较为明显的升高趋势(水量提高了30~80 m3·d−1)，根据实地调研记录，分析原因为疫情封控影响，研究区内采取停课、停工、停产的措施，所有农户居家隔离、不得外出，导致3月居民生活用水明显增加，污水排放量也呈现明显升高趋势[23]；2022年6月开始，巴公镇研究区进入雨季，雨污合流的污水收集模式，使得降水成为雨季污水水量的主要影响因素[24]，图3表明2022年6月和7月，研究区污水平均排放量随当月降水量迅速上升，从非雨季的200~300 m3·d−1升高至接近500 m3·d−1。2022年8月—2022年11月，管道扩建后，新进巴原街和南环街两侧的居民生活污水，使得污水排放量进一步提高，排除2022年8月和9月降水的主要影响，污水水量整体从管道扩建前的200~300 m3·d−1升高至管道扩建后的400~500 m3·d−1。2022年12月—2023年3月，集中改厕后，巴公镇研究区内改厕率提升，更多村户产生的黑水收入污水管道，水量进一步升高，非雨季污水水量提升至500 m3·d−1以上。以上研究结果表明，巴公镇研究区污水排放量的影响因素主要包括自然因素和人为因素两个方面，自然因素是指雨季降水使得研究区污水排放量明显升高[3,11]；人为因素主要包括居民生活习惯、疫情管控、污水管道扩建和农户改厕的影响，其中污水管道建设和农户改厕作为巴公镇基础设施建设和污水治理工作的重要内容之一，仍在持续推进中，成为非雨季影响研究区污水排放量的主要因素。
根据前期调研，2021年10月—2022年7月，污水管道扩建前，巴公镇研究区覆盖约2 200人；2022年8月—2023年3月，污水管道扩建后，研究区覆盖人数提升至约5 000人。根据监测所得巴公镇研究区污水排放量数据，估算当地人均每日生活污水排放量，结果表明：雨季期间，巴公镇研究区内人均每日生活污水排放量约120~227 L·(人·d)−1；非雨季期间，巴公镇研究区内人均每日生活污水排放量约91~136 L·(人·d)−1。按照《城市排水工程规划规范》(GB 50318—2017)，城镇生活污水排放系数为0.7~0.9，由于本研究区内地表硬化率高、污水收集设施较为完善，因此，一般取生活污水排放系数为0.8[3]，从而计算得出巴公镇研究区非雨季人均每日用水量为113~170 L·(人·d)−1。对比普通农村地区，晋城市巴公镇下的来村非雨季人均每日生活污水排放量只有约41 L·(人·d)−1，隔壁山西省运城市下农村地区居民日用水量为60~100 L·(人·d)−1[25]。以上结果表明巴公镇研究区作为经济条件较好和居民生活水平较高的城郊型村镇，人均每日用水量和污水排放量均较普通农村地区水平更高。
2)降水对污水水量的影响分析。巴公镇降水量主要集中在每年的夏季6—9月，雨热同期，2022年6月进入雨季，巴公镇研究区排放污水水量随降水的进行呈现明显上升趋势，污水排放量从非雨季的200~300 m3·d−1升高至雨季300~500 m3·d−1，提升近1倍。研究区内雨污合流的污水收集模式，使得污水排放量受到较为明显的气候影响，雨季期间随降雨量增大出现明显提升，旱季期间又恢复正常水平[11]。进一步探讨巴公镇研究区月降水量与管道污水排放量的关系，对管道扩建前2021年10月—2022年7月的污水水量和降水量进行相关性分析，结果表明相关系数为0.972(P<0.01)，表明巴公镇研究区污水管道排放量与降水量呈显著正相关关系，且回归分析得出：月均污水水量=205.28+0.847×月总降水量(图4(a))。2022年8月—2023年3月，除降水量外，研究区污水排放量进一步受到污水管道扩建和农户集中改厕的明显影响，在2022年8月和2022年12月出现2个峰值，降水量与管道污水排放量之间的关系发生改变；综合2次基础设施建设的影响，进一步分析巴公镇研究区月降水量与管道污水排放量的关系，结果表明研究区月均污水水量依然与月总降水量的呈显著正相关关系(R=0.930，P<0.01)，且回归分析得出：月均污水水量=563.32+1.678×月总降水量(图4(b))，表明随着污水管道扩建和改厕工作的推进、研究区污水水量随降水量的变化幅度增大。本研究结果初步揭示了巴公镇研究区内，合流制管道收集的污水排放量与当地降水量之间的关系，定量地说明降水对合流制污水管道排放量的影响，有助于更科学预测巴公镇研究区内管道排放的污水水量负荷，设置合适的污水处理工艺与处理规模。
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1)污水污染物浓度整体特征分析。巴公镇研究区污水中污染物的浓度如表1所示，经过2021年10月—2023年3月一年半的水质检测分析，巴公镇研究区排放的污水中TN、NH4+-N、TP、耗氧有机污染物(以COD计)4项污染物的平均浓度分别为36.4、34.0、2.5和131.0 mg·L−1，且各项指标的波动幅度较大，变化范围均在5倍以上，COD值的波动范围甚至达到10倍以上。有研究表明，华北地区一般农户产生污水的水质情况为：NH4+-N浓度20.0~90.0 mg·L−1，TP浓度2.0~6.5 mg·L−1，COD值为200.0~450.0 mg·L−1[26]，城市生活污水处理厂的进水浓度更是达到了NH4+-N浓度20.0~146.0 mg·L−1，TP浓度2.6~24.2 mg·L−1，COD值100.0~1 570.0 mg·L−1[4]，对比本研究结果，巴公镇研究区污水中各项污染物浓度均处于较低水平。分析原因，一般情况下农村生活污水中NH4+-N浓度代表了人畜排泄物的情况，NH4+-N浓度越高、污水中黑水占比越高[27]，然而本研究中，截至2023年3月巴公镇研究区的改厕率仅为50%左右，许多村民依然使用旱厕，导致污水管道中黑水收集较少，因此污水中TN和NH4+-N浓度较低；污水中的P主要来源于日常用水中洗涤剂的使用，特别是厨房洗碗水和洗衣用水[28]，本研究中TP的浓度为0.7~4.4 mg·L−1，说明巴公镇研究区内居民对于洗涤剂的使用量较低；生活污水中耗氧有机污染物主要来源依次为厕所黑水和厨房用水两方面[29]，因此，研究区较低的改厕率也影响了污水中的COD值；另外，巴公镇研究区采用的雨污合流的污水管道收集模式，以及仍在不断推进的改厕工作，使得本研究中TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度波动范围较大。
图5为巴公镇研究区排放污水中TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度随时间的变化情况。2021年10月—2023年3月分为管道扩建前、管道扩建后和集中改厕后3个时期。2021年10月—2022年7月，管道扩建前，研究区污水中4种污染物浓度整体均呈逐渐降低的趋势，其中2021年10月—2022年5月非雨季期间，污染物浓度最高的时期为2021年10月—2021年12月，TN和NH4+-N浓度保持在40.0~50.0 mg·L−1，TP浓度和COD值达到3.6 mg·L−1和171.9 mg·L−1，后续除2022年3月外，4项污染物浓度均呈现逐渐降低的趋势；经过实地调研，2022年3月由于疫情影响，巴公镇研究区实施全员封控、不得外出的措施，导致期间居民生活用水量明显提高，加上排放污水中黑水的比例增加，使得污水中污染物浓度整体有所回升[23]；雨季2022年6月—7月，TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度受降水影响，继续呈现逐渐降低的趋势，管道扩建之前，巴公镇研究区非雨季污水的污染物浓度为TN 28.8~47.3 mg·L−1、NH4+-N 24.7~45.2 mg·L−1、TP 1.6~3.6 mg·L−1和COD 93.5~171.9 mg·L−1，整体均高于雨季污水的污染物浓度TN(25.0~29.0 mg·L−1)、NH4+-N(23.6~25.5 mg·L−1)、TP(1.9~2.2 mg·L−1)和COD(67.0~91.0 mg·L−1)，这与袁晓燕等[3]和陈雪峰等[30]的研究结果一致，雨热同期导致雨季期间居民生活用水增加，以及大量降雨汇入管道对污水产生的稀释作用，使得雨季污水中污染物浓度普遍低于非雨季[31]。
2022年8月—11月，管道扩建后，新进改厕率较低的生活污水，以及雨季降水的影响，使得TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度进一步降低，直至10—11月，随着雨季结束，污水中污染物浓度开始缓慢回升。2022年12月—2023年3月，集中改厕后，由于收集的居民生活污水中，黑水占比进一步增加，导致巴公镇研究区管道排放的污水中TN、NH4+-N和COD值明显提高，进一步证明居民生活污水中TN、NH4+-N和耗氧有机污染物(以COD计)主要来源于厕所黑水[27,29]。以上研究结果表明，居民生活习惯、疫情管控、自然降水、管道扩建以及农户改厕均在一定程度上影响巴公镇研究区排放的污水污染物浓度，其中人为的农户集中改厕工作是影响研究区污水水质的主要因素，其作为巴公镇污水治理工作的重要内容之一，目前仍在持续推进中。
2)污水水质和水量的相关性分析。研究进一步将巴公镇研究区管道排放的污水水量和TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物浓度进行相关性分析，结果如表2和图6所示。在巴公镇研究区排放的生活污水中，TN、NH4+-N和COD值之间均呈显著正相关关系(P<0.01)，其中TN与NH4+-N的相关性最强(R=0.993，P<0.01)，说明污水中3种污染物浓度总是具有相同的变化趋势，共同升高或共同降低。这是由于生活污水中TN、NH4+-N和耗氧有机污染物(以COD计)的主要来源均为厕所用水[27,29]，使得污染物浓度随着污水中黑水的占比发生相同的变化趋势，这与陈茂霞等[11]的研究结果一致；TP浓度与COD值的相关性并不显著，与TN和NH4+-N浓度之间呈显著正相关关系(P<0.01)，浓度变化趋势相似。本研究中，巴公镇研究区排放的污水水量与TN、NH4+-N、TP和COD值之间的相关关系均不显著，这与彭绪亚等[6]的研究结果不同。一般情况下污水水量与污染物浓度之间具有负相关关系，污水产生越多、污染物浓度越低，而巴公镇研究区排放污水水量与污染物浓度的相关性并不显著，分析原因可能为，人为的管道扩建和农户改厕工作作为研究区污水水质和水量的主要影响因素，在研究期间持续的推进，打乱了两者之间的变化关系。以上研究结果表明，巴公镇研究区排放的生活污水中，污染物浓度受污水来源等因素的影响，TN、NH4+-N、TP和COD 4项污染物之间具有较强的相关性，变化趋势相近，而水量与水质浓度之间相关关系并不显著。
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目前，我国常用农村生活污水处理工艺主要分为生物处理技术、生态处理技术和组合处理技术3种[32]，生物处理技术指在好氧或厌氧条件下主要通过微生物对污水中的氮、磷和有机物进行降解吸收，常用工艺包括厌氧-好氧法、生物接触氧化法、间歇式活性污泥法、膜生物反应器等[26]，此类工艺通常占地面积较小、出水水质较好，但抗冲击能力一般、建设和运行费用较高；生态处理技术指通过植物、动物、微生物和土壤(填料)等因素协同作用，过滤、分解和吸收污水中的污染物，常用工艺包括化粪池、净化沼气池、稳定塘、生态滤池、人工湿地、土壤渗滤系统等[33]，此类工艺对污水的抗冲击能力较高、建设和运行费用较低，但通常占地面积较大、出水水质不太稳定；组合处理技术指将生物和生态处理技术进行工艺组合，以提高处理污水能力，其中生物+生态处理技术模式使用最多[32]。另外，我国对于农村生活污水的回用研究越发重视，2018年发布《关于加快制定地方农村生活污水处理排放标准的通知》中鼓励采用生态处理工艺、加强污水回收利用，生活污水中氮、磷元素可作为肥料用于农田灌溉[34]。因此，探讨农村生活污水的治理，需要综合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)的一级A标准和《农田灌溉水质标准》(GB 5084-2021)，将污水的达标排放和资源化回用进行结合，尽量减少资源浪费。
本研究中，巴公镇作为典型城郊型村镇，研究区排放的污水水温全年保持在10 ℃以上，非雨季人均每日生活污水排放量约91~136 L·(人·d)−1，较普通农村地区农户用水量更大，研究区生活污水总排放量为150~600 m3·d−1，污染物浓度为TN(10.6~60.1 mg·L−1)、NH4+-N(10.0~56.5 mg·L−1)、TP(0.7~4.4 mg·L−1)和COD(39.0~469.0 mg·L−1)，境内采取的合流制污水管道收集模式以及尚未完成的管道扩建和农户改厕工作，使得巴公镇研究区产生的总污水水量较普通农村地区水平更高，而污染物浓度整体较普通农村地区更低，可生化性一般，且整体水量水质变化范围较大。因此，巴公镇研究区的生活污水处理适用于单一生态或生物与生态相结合的处理技术，需要选择对于污水水量和水质波动的抗冲击能力较强、占地面积较小以及建设运营成本较低的污水集中处理工艺；另外，根据研究区附近农田的灌溉需求，可以将农村生活污水的资源化回用纳入污水治理规划中，降低对处理工艺出水水质的要求。综上所述，根据我国常用的生活污水处理技术特点，巴公镇研究区的生活污水治理可以比选采用组合工艺：生物接触氧化法+人工湿地/土壤渗滤系统、厌氧-好氧法+人工湿地/土壤渗滤系统、化粪池+生物滤池/稳定塘+农田回灌等。
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2021年10月—2023年3月，本研究以北方地区黄河流域下的一个典型城郊型村镇——山西省晋城市巴公镇为研究区域，探讨该城郊型村镇内以管道收集农村生活污水排入环境中时水温、水量和水质特点，主要得出以下几项结论。
1)巴公镇研究区排放的生活污水水温全年基本保持在10 ℃以上，且每年5月—10月期间，污水水温升至15~25 ℃，保证了农村生活污水处理中微生物的活性以及冬季低温条件下的城郊型村镇生活污水处理工艺的除污效果；研究区气温和污水水温呈显著正相关关系(R=0.955，P<0.01)，水温的变化速率约为环境气温变化速率的0.4倍。
2)巴公镇研究区内非雨季人均每日用水量和人均每日生活污水排放量分别为113~170 L·(人·d)−1和91~136 L·(人·d)−1，作为经济条件较好和居民生活水平较高的城郊型村镇，人均每日用水量和污水排放量均较普通农村地区更高；研究区污水总排放量变化范围为150~600 m3·d−1，主要受雨季降水、居民生活习惯、疫情管控、污水管道扩建和农户改厕的影响，其中月均污水水量与月总降水量呈显著正相关关系(P<0.01)。
3)巴公镇研究区产生的污水中TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物的平均浓度分别为36.4、34.0、2.5和131.0 mg·L−1，整体较普通农村地区水平更低，可生化性一般且波动范围较大；研究期间，人为的农户集中改厕工作是影响巴公镇研究区污水污染物浓度的主要因素；污染物浓度受污水来源等因素的影响，TN、NH4+-N、TP和COD 4项浓度之间具有较强的相关性，变化趋势相近，而水量与水质之间相关关系并不显著。
4)巴公镇作为典型城郊型村镇，根据其生活污水的排放特征，分析该地区适用于单一生态或生物与生态相结合的处理技术，需要选择对污水水量和水质波动的抗负荷能力较强、占地面积较小以及建设运营成本较低的污水集中处理工艺，如生物接触氧化法+人工湿地/土壤渗滤系统、厌氧-好氧法+人工湿地/土壤渗滤系统、化粪池+生物滤池/稳定塘+农田回灌等。
北方地区典型城郊型村镇生活污水排放特征
Discharge characteristic of rural domestic sewage in typical northern suburban village
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摘要: 近年来，随着城镇化的快速发展，城郊型村镇作为一类典型的农村地区，由于较普通农村地区发展更加迅速、人口分布更加集中、产业类型更加多样，正面临日益严重的环境问题，逐渐成为农村污水治理研究的重点。本研究区以北方地区黄河流域下的一个典型城郊型村镇为研究对象，探讨研究区农村生活污水的排污特征，补充该类典型农村地区生活污水治理的基础数据，帮助更科学的开展城郊型村镇污水治理工作。结果表明，研究区排放的生活污水水温全年基本保持在10 ℃以上，非雨季人均每日生活污水排放量为91~136 L·(人·d)−1，污水总排放量为150~600 m3·d−1，TN、NH4+-N、TP、COD 4项污染物的平均浓度分别为36.4、34.0、2.5和131.0 mg·L−1，其作为城郊型村镇具有产生污水水量较大、污染物浓度较低且波动范围较广的特点，适用于单一生态或生物与生态相结合的生活污水处理技术。Abstract: In recent years, with the rapid urbanization, suburban villages, as a kind of typical rural area, are facing increasingly serious environmental problems due to their faster economic development, more concentrated population and diversified industries than traditional rural regions. Suburban villages have gradually become the key points of rural sewage treatment. The research was carried out in a typical suburban village under the Yellow River Basin, and investigate the quality characteristics and the discharge dynamics of domestic sewage. Our study supplements the basic data of domestic sewage treatment in such typical rural areas, and helps to carry out sewage treatment in suburban villages more scientifically. The results show that the temperature of domestic sewage of study area is basically kept above 10 ℃ throughout the year; the daily discharge per capita is 91~136 L·cap−1·d−1 in non rainy season; the total sewage discharge varies from 150~600 m3·d−1; the average levels of the TN, NH4+-N, TP and COD are 36.4, 34.0, 2.5 and 131.0 mg·L−1, respectively. In summary, the domestic sewage of suburban village has the characteristics of large sewage volume, low pollutant concentration and wide fluctuation range. So it is suitable for eco-treatment technology or the combination of biological and ecological domestic sewage treatment technology.
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Key words:
- suburban villages /
- rural domestic sewage /
- discharge characteristic
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挥发性有机物(VOCs)是一种有害气体污染物，是雾霾和臭氧污染的前驱物，会对环境和人群健康造成危害。因此，VOCs的控制技术已成为近年来的研究热点[1-2]。近年来，光催化氧化技术因其成本低、无二次污染等优点，得到了广泛的关注。催化剂是光催化技术的核心技术，由于TiO2具有成本低、安全、活性高、稳定性好等优点，目前已成为应用最广泛一种光催化剂[3-4]。然而，它也存在着一些缺点，如易失活、可见光利用率低等。因此，对光催化剂的改性研究成为了热点，目前主要的改性方法主要包括金属离子掺杂、非金属离子掺杂、贵金属表面沉积、表面光敏化和半导体复合材料等[5]。
有研究表明，复合半导体改性方法能有效提高TiO2的光催化活性，特别是ZnO和MnO2[6-8]。SIWINSKA等[9]采用溶胶-凝胶法研究了一系列不同摩尔比的二氧化钛-氧化锌体系。结果表明，与原来的TiO2相比，二氧化钛-氧化锌对3种有机染料具有更高的光催化活性。MA等[10]采用阳极氧化和电沉积方法合成了二氧化锰/二氧化钛纳米管阵列(MnO2/TiO2-NTAS)光电阴极，具有良好的稳定性和可重复利用性，在废水处理中具有很大的应用潜力。
Zn-MnO2干电池具有成本低、容量大等优点，是目前应用最广泛的消费型电池之一。全球锌锰电池的年消耗量约为6×107 t，且仍在增长[11]。废旧锌锰电池含有大量的锰和锌以及其他重金属元素，大量废弃的锌锰电池处理不当会造成土壤、水和大气污染[12-13]。因此，开发出一种经济可行的回收方法非常重要，将废旧电池回收制备功能材料已经逐渐成为研究热点[14-19]。GALLEGOS等[20]使用生物湿法冶金工艺从废电池中回收锌和锰，以制备去除VOCs的催化剂。ZHANG等[21]采用还原酸浸法从废旧锌锰电池中成功合成二氧化锰，并用其负载Cu作为一氧化碳氧化催化剂。将废旧锌锰电池制备成催化剂来处理环境问题是一种具有前景的技术。但截至目前，现有的回收方法过于复杂，成本过高，大部分都只针对废旧电池中的特定金属进行回收，并且回收过程中还存在二次污染问题，因而不利于在实际工程中推广应用。
废旧锌锰电池中含有大量的锰和锌，利用废旧锌锰电池来提高TiO2的光催化性能是一种较为可行的方法。因此，本研究以废旧锌锰电池和二氧化钛为原料，采用球磨法制备复合改性光催化剂，以实现废旧电池中的相关物质全部回收利用。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
废旧锌锰电池均来源于生活中收集的5号废旧南孚电池，TiO2为重庆新华化工有限公司生产的TiO2-C801，无水乙醇(CH3CH2OH)为分析纯。
1.2 实验装置
如图1所示，反应器由一个内径为8 mm的石英管制成，催化剂固定在反应器的中心，以4个254 nm的环形紫外灯环绕在反应器外部作为光源。将甲苯混合气体通入反应器，与催化剂接触发生光催化反应。采用气相色谱测定甲苯污染物浓度。
1.3 实验方法
1)废旧锌锰电池芯粉的制备。将电池金属外壳机械移除，并收集内部残留物。内部残留物用去离子水反复洗涤，然后于105 ℃干燥并研磨成粉末。制备的废电池芯粉命名为WBP。
2)废旧锌锰电池复合光催化剂的制备。将TiO2和WBP按不同质量比倒入玛瑙研钵中。将一定量的无水乙醇溶液倒入玛瑙砂钵中，用球磨机以500 r·min−1的速度球磨6 h。将混合后的糊状催化剂放入烘箱中，在80 ℃下至完全干燥。然后，将干燥后的催化剂研磨成均匀的粉末，在500 ℃煅烧4 h，制备出废旧锌锰电池芯粉-TiO2催化剂，命名为WBC。根据TiO2与WBP的质量比分别为1∶1、2∶1、3∶1和4∶1，将光催化剂分别命名为WBC1、WBC2、WBC3和WBC4。
1.4 分析方法
1)催化剂表征。采用XRF表征测定样品各元素的含量；采用TG热重法测定催化剂在升温加热过程中的质量变化；采用比表面积分析仪测定样品的比表面积和孔径分布；采用扫描电子显微镜(SEM)观察样品的形貌；采用X射线衍射(XRD)分析样品的元素和晶体结构；采用X射线光电子能谱(XPS)测定样品的表面元素和价态；采用EIS和PL表征催化剂的光电性能。
2)光催化降解甲苯实验。首先，将1.5 mL样品置于固定床连续流动反应器中；然后，将初始浓度为62.5 mg·m−3的甲苯以30 mL·min−1的流速引入气体混合室，氮气通过洗气瓶后进入混气瓶，为反应提供水蒸气，氧气直接通入混气瓶，反应气体在进入光催化反应器之前在混气瓶中充分混合；最后，混合均匀的反应气体进入光催化反应器，进行光催化反应。
研究空速(0.2、0.25、0.33、0.5、1.0 s−1)、光强(5 W、10 W、15 W、20 W)、相对湿度(10%、20%、30%、40%、50%、60%)和氧含量(0、10%、15%、21%、30%)对光催化净化效率的影响。以甲苯在光催化反应前后的质量浓度计算其去除效率，以表示催化剂的光催化性能。污染物的空速变化由总气体流量控制，紫外线灯组由4个254 nm圆形紫外线灯组成，光照强度由打开的紫外光灯的数量控制，强度分布用功率表示。
2. 结果与讨论
2.1 催化剂表征
采用XRF对WBP进行了元素分析，结果如图2(a)所示。WBP主要含有Mn、Zn、C和O 4种元素，质量分数分别为25.69%、10.14%、30.16%和32.62%，其他微量元素含量不到1%。复合改性催化剂WBC2的元素质量分数如图2(b)所示，与复合前相比，催化剂中碳的质量分数大幅降低。其原因可能是，在煅烧过程中，碳转化为CO2或其他气态物质而挥发。根据WBC2的元素组成分析可知，催化剂主要以锰、锌和钛的氧化物的形式存在。
在空气气氛中，以10 ℃·min−1的升温速率，对样品在25～800 ℃进行了热重分析。球磨后催化剂的TG曲线如图3所示。随着温度的升高，催化剂的质量下降。当温度达到500 ℃时，WBC2的质量下降了5%，这可能是由于催化剂中的碳在加热过程中生成为CO2导致的。温度继续上升到800 ℃时，催化剂的质量继续下降。在XRF结果中也可以看出，催化剂在500 ℃时碳的剩余量已经很低了，所以温度升高到500 ℃以上时，碳质量的减少可能是因氧的析出。
图4(a)显示了TiO2、WBC1、WBC2、WBC3、WBC4和WBP的N2吸附-脱附等温线；图4(b)展示了样品的孔径分布。其中，图4(a)中的样品等温线显示为典型的第Ⅳ类等温线，这是介孔结构的典型特征[22]。如图4(b)所示，与其他改性后催化剂相比较，TiO2的孔径分布范围更大、更平均，孔结构更发达。表1列出了不同样品的比表面积(SBET)、孔体积(Vt)和孔径。TiO2的比表面积、孔容和孔径分别为179.33 m2·g−1、0.583 cm3·g−1和13.022 nm。从表1的数据中可以看出，随着WBP的加入，催化剂的比表面积和总孔体积减小，孔径增大。比表面积和孔体积的降低会导致催化剂吸附性能的降低[23]。因此，WBP的加入会降低光催化剂的吸附性能。
表 1 样品的比表面积、孔容和孔径Table 1. Specific surface area, pore volume, and pore size of the samples样品名称 比表面积/(m2·g−1) 孔体积/(cm3·g−1) 平均孔径/nm TiO2 179.33 0.58 13.02 WBP 10.08 0.06 23.66 WBC1 54.64 0.24 17.32 WBC2 68.9 0.28 16.09 WBC3 89.61 0.35 15.91 WBC4 98.31 0.39 15.67 | Show Table
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图5为样品TiO2、WBC1、WBC2、WBC3、WBC4和WBP的XRD衍射图。如图5所示，所有样品均呈现典型的(101)、(102)、(204)、(215)锐钛矿衍射峰(JCPDS No.21-1272)[24]。锐钛矿型TiO2经电池芯粉改性后，其特征峰保持完整，这说明锐钛矿型TiO2的晶体结构和晶型没有因电池芯粉的加入和球磨工艺而改变。随着WBP的加入，氧化锌对应的衍射峰出现在2θ=36.1°处[9]，同时也出现了相应的二氧化锰衍射峰。随着WBP含量的降低，MnO2和ZnO的XRD衍射峰强度变弱，MnO2和ZnO的负载量降低，进而可能影响催化剂的改性效果。
从图6(a)～图6(d)中可以看出，TiO2和WBP混合均匀。在4种改性样品中，WBC2(图4(b))、WBC3(图4(c))和WBC4(图4(d))样品具有较好的分散性，WBC1(图4(a))样品中WBP的加入量较大，其表面颗粒团聚现象严重，WBC1样品的颗粒增大。随着WBP添加量的增加，催化剂表面发生团聚，使催化剂粒径变大，不利于WBP与TiO2形成较好的接触，进而影响不同物质之间的电子传递，并且使对光生电子空穴对复合的抑制作用降低。此外催化剂表面团聚会造成比表面积下降，进而影响催化剂的吸附性能。这与BET结果相符。
图7(a)显示了WBC2的全尺寸XPS光谱。复合材料中，O 1s、C 1s、Ti 2p、Mn(2p3/2、2p1/2、3s和3p)和Zn 2p的峰值明显，这表明存在O、C、Ti、Mn、Zn等元素。为了研究Mn的化学价态，对Mn 2p进行了高分辨XPS分析。如图7(b)所示，在641.5eV和653.5eV的位置处出现了属于Mn 2p3/2和Mn 2p1/2结合能的Mn 2p峰，根据文献[10,25]推测，这对应于Mn4+的特征峰[9,24]。这表明，催化剂中的Mn以Mn4+氧化物的形式存在，说明MnO2已成功沉积在TiO2表面。图7(c)显示了Zn 2p状态下的电子能级XPS谱。1021.8 eV对应于ZnO晶格中Zn2+的2p3/2。同时，与O1s区相对应的高分辨率XPS光谱如图7(d)所示，O1s峰可以模拟特征结合能为530eV和531.4eV的2个峰，这意味着形成了2种不同类型的O1s态。这些峰可以归因于晶格氧(Ti-O)和羟基-OH。
2.2 改性催化剂净化甲苯的性能
在空速为0.33 s−和甲苯初始质量浓度为62.5 mg·m−3时，在20 W紫外光照射下，分别进行了TiO2、WBC1、WBC2、WBC3、WBC4和WBP对甲苯的光催化净化实验。实验中使用的催化剂均经过穿透吸附试验后达到甲苯吸附饱和状态，排除了吸附性能变化对净化效率的影响。如图8所示，废电池芯粉改性光催化剂的净化效率得到很大提高，其中，WBC2对甲苯的净化效率最高。纯TiO2和WBP的净化效率较低，仅为10%左右。采用球磨法将2种物质混合后，4种混合比例的催化剂对甲苯的净化效率均大大提高，其中改性效果最好的WBC2对甲苯的净化效率提高了近45%。
为了更进一步揭示催化剂性能提升的机理，使用EIS-Nyquist图来描述催化剂表面电荷载体的转移特性。阻抗弧半径越小，则物质间的电子转移越快。从图9可以看出，激发光照射下TiO2的Nynquist半径最大，这表明TiO2具有较大的电极阻抗、缓慢的表面电荷转移速率和较低的分离效率[26]。在所有样品中，WBC2的弧半径最小，电荷转移速率最快，电子-空穴对分离效率最好。
利用室温PL光谱可揭示催化剂电子-空穴对的分离能力。由图10可以看出，在456~458 nm处，6种催化剂均表现出较强的荧光发射峰。当TiO2与WBP复合时，催化剂的发光强度受到强烈抑制。这说明WBP与TiO2之间存在良好的电荷转移，新型复合催化剂的电子-空穴对复合速率降低，光催化活性提高[27]。随着WBP复合量的增加，光生电子-空穴对的分离效率提高，其中WBC2的分离效率最高。EIS和PL光谱的结果与光催化净化实验获得的结果一致。WBC2净化效率最高的原因可能是，随着WBP复合量的增加，可以提供更多的电子-空穴对吸附位点，从而更有效地抑制电子-空穴对的复合，提高催化活性。当WBP的复合量过大时，它会在催化剂表面聚集，如SEM结果所示。这不利于WBP与TiO2的接触，进而影响二者之间的电子传递，导致催化活性降低，所以WBC1对甲苯的净化效率低于WBC2。
如图11所示，随着空速的降低，污染物的净化效率相应提高。一方面，污染物与催化剂的接触更加充分，污染物分子可以吸收更多的紫外光能量，提高光反应的量子效应；另一方面，也增加了污染物与反应体系中产生的·OH等强氧化活性物质的碰撞概率，提高了污染物的净化效率[28]。当空速从1 s−1降低到0.2 s−1时，TiO2对甲苯的净化效率提高了约10%，而WBC2对甲苯的净化效率提高了近27%。可以看出，经废旧锌锰电池改性后的催化剂可以产生更多的活性组分，降低空速，延长污染物与催化剂的接触时间，催化剂的净化能力将有更大的提升空间。然而，空速的降低也会导致催化剂用量的增加，同时也会增加净化设备的前期投资成本。因此，综合考虑效率和成本因素，确定最优空速具有重要的现实意义。
如图12所示，随着紫外光照射强度的增加，光催化净化效率亦相应提高。光照强度越高，单位体积内入射光子越多，催化剂表面产生的活性物质越多，反应越快，则净化效率越高。但是，光的强度并不是越高越好。当光子利用率达到最大值时，光强度的提高并不能转化为更高的净化效率，从而造成能量的浪费。实验结果表明，随着光照强度的增加，WBC2对甲苯的净化效率提高最大。这这说明WBC2催化剂的光子利用率上限较高，具有较高的光子利用率。然而，当紫外灯的功率从15 W上升到20 W时，净化效率的提高幅度会减小，并且随着光强的增加可能达到催化剂光子利用率的上限。因此，在实际应用中需要确定合适的光照强度。
如图13所示，随着相对湿度的增加，净化效率先升高后降低，相对湿度在30%左右时净化效果最好。其原因可能是：随着反应体系中相对湿度的增加，水蒸气在催化剂表面水解形成大量羟基自由基，这会导致反应体系中羟基自由基浓度增加，从而提高污染物净化效率。但是，光催化净化甲苯是先吸附后氧化的过程，当水蒸气含量过高时，水蒸气会被催化剂吸附在表面，占据催化剂表面的活性吸附位点，从而降低催化剂对污染物的吸附，进而降低对甲苯的净化效率[28-29]。当反应系统的相对湿度过高时，污染物的净化效率呈下降趋势。从实验结果可以看出，当相对湿度过高时，WBC2对甲苯的净化效率下降幅度最大。这说明，WBC2对空气湿度较为敏感，不适合高湿度环境。尽管WBC2暴露在高湿度下净化效率会大幅度下降，但其对甲苯的净化效率仍高于其它催化剂，这说明本研究采用的光催化剂改性方法是有效的。
氧气体积分数对催化剂光催化净化效率的影响如图14所示。在缺氧条件下，光催化净化效率很低。随着氧气体积分数的增加，净化效率得到了很大的提高，但当氧气体积分数增加到15%~21%时，净化效率达到稳定状态，且不随氧气体积分数的增加而增加或降低。这可能是因为，吸附在催化剂表面的氧可以捕获催化剂在紫外光照射下产生的表面电子。一方面，它能促进活性基团的形成，如超氧离子(O2−)、过氧化氢(H2O2)和羟基自由基(·OH)，从而参与光催化氧化；另一方面，它可以通过捕获电子在一定程度上抑制电子-空穴对的复合，从而提高催化效率[30]。然而，氧气量的不断增加可以提供足够的活性基团来源，但催化剂的转化能力和利用效率有限，不能带来持续的改善。当氧含量为21%时，WBC2对甲苯的净化效率达到峰值。与其它催化剂相比，净化效率的峰值出现在更高氧气浓度处，说明WBC2可以利用更多的氧气，将更多的氧气转化为活性基团。此实验结果还表明，在大气环境下，即可为光催化反应系统可以提供足够的氧气。
综合以上结果，无论反应条件如何变化，废电池复合改性催化剂的净化效率都高于TiO2，而WBC2在所有催化剂中一直处于最优地位。在任何条件下，该催化剂都能保持较高的催化活性，这说明WBC系列催化剂具有较强的环境适应性，能在相对恶劣的反应环境中保证较高的催化活性，当反应条件得到改善时，催化剂的净化能力将有更大的提升空间。
3. 结论
1)以TiO2和废旧锌锰电池芯粉为原料，用球磨法制备了复合光催化剂。TiO2与WBP的机械物理结合形成了一种新的复合结构，促进了光生电子-空穴对的分离，极大地提高了光催化活性。
2) WBC2对甲苯的净化效果最好，即二氧化钛与WBP的最佳配比(质量比)为2∶1。
3)空速越大催化剂对甲苯的净化效率越低；净化效率随光照强度的增加呈现先增加后保持不变的规律；催化剂在相对湿度为30%的条件下具有最佳的催化活性；氧气体积分数为15%时为净化效率达到最大。
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图 2 污水水温和环境气温随时间的变化
Figure 2. Variation of sewage and atmospheric temperature with time
图 4 污水水量与降水量的回归分析
Figure 4. Linear regression analysis of sewage quantity and precipitation
图 6 污水水质和水量散点图矩阵
Figure 6. The matrix scatter diagram of pollutant concentration and sewage quantity
表 1 污水中污染物浓度
Table 1. The concentration of pollutants in sewage
mg·L−1 统计结果 TN NH4+-N TP COD 范围 10.6~60.1 10.0~56.5 0.7~4.4 39.0~469.0 均值 36.4 34.0 2.5 131.0
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表 2 污水水质和水量Pearson相关系数表
Table 2. Pearson correlation test results of pollutant concentration and sewage quantity
指标 TN NH4+-N TP COD 污水水量 TN 1 NH4+-N 0.993** 1 TP 0.845** 0.865** 1 COD 0.755** 0.754** 0.451 1 污水水量 0.032 0.007 -0.133 0.081 1 注：**表示在P<0.01水平上显著相关。
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[1] 侯京卫, 范彬, 曲波, 等. 农村生活污水排放特征研究述评[J]. 安徽农业科学, 2012, 40(2): 964-967. [2] USEPA. Onsite Wastewater Treatment Systems Manual[M]. USA: USEPA, 2002: 87-98. [3] 袁晓燕, 余志敏, 施卫明. 大清河流域典型村镇生活污水排放规律和污染负荷研究[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29(8): 1547-1557. [4] 程方奎, 汪晨晨, 温仓祥, 等. 太湖流域农村生活污水产污特征及治理模式分析[J]. 东南大学学报(自然科学版), 2022, 52(3): 578-585. [5] 何源, 吕锡武, 郑向群, 等. 巢湖地区农村生活污水产排污调研方法及实证[J]. 农业资源与环境学报, 2022, 39(2): 319-325. [6] 彭绪亚, 张鹏, 贾传兴, 等. 重庆三峡库区农村生活污水排放特征及影响因素分析[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29(4): 758-763. [7] 陈旭斌. 城郊型村镇基础设施均等化配置效率评价研究[D]. 武汉: 华中科技大学, 2017. [8] 杨坤, 宫阿都, 钟莉. 北京市城乡结合部污水处理设施运行管理对策研究[J]. 北京水务, 2011(5): 43-48. [9] 张广辉, 叶子祺. 乡村振兴视角下不同类型村庄发展困境与实现路径研究[J]. 农村经济, 2019(8): 17-25. [10] 陈润羊. 城郊区新农村建设中环境经济协同发展路径——以成都郊区为例[J]. 资源开发与市场, 2015, 31(6): 736-739. [11] 陈茂霞, 王欢, 周后珍, 等. 成都市城乡结合部排污渠污水水质规律分析[J]. 四川环境, 2013, 32(3): 66-71. [12] 郑志龙. 论城镇化中的环境保护[J]. 经济师, 2007(7): 280. [13] 方小军, 周振, 王守中, 等. 城乡结合部污水处理技术优化及应用[J]. 水科学与工程技术, 2022(2): 10-12. [14] 中共泽州县委党史研究室. 泽州年鉴[M]. 太原: 山西出版传媒集团·三晋出版社, 2021. [15] MAKINIA J, WELLS S A. A general model of the activated sludge reactor with dispersive flow-I. model development and parameter estimation[J]. Water Research, 2000, 34(16): 3987-3996. doi: 10.1016/S0043-1354(00)00150-0 [16] 张蓓. 农村(社区)污水集中收集厌氧强化预处理技术研究[D]. 西安: 西安建筑科技大学, 2015. [17] 艾胜书, 田曦, 任之敏, 等. 低温对城市污水处理厂活性污泥特性影响的研究进展[J]. 长春工程学院学报(自然科学版), 2013, 14(3): 41-43. [18] WANG Y, PENG Y, STEPHENSON T. Effect of influent nutrient ratios and hydraulic retention time(HRT) on simultaneous phosphorus and nitrogen removal in a two-sludge sequencing batch reactor process[J]. Bioresource Technology, 2009, 99(14): 3506-3512. [19] 郝晓地, 孙思辈, 李季, 等. 污水处理过程水温变化模型构建与验证[J]. 环境科学学报, 2022, 42(12): 1-11. [20] 叶峰, 杨小丽, 王阿华, 等. 水温对太湖流域城镇污水厂除污效果影响的调研[J]. 中国给水排水, 2010, 26(2): 28-30. [21] 张磊, 裴国霞, 张玉华, 等. 华北平原地区农村生活污水产污特征研究[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(2): 410-415. [22] 廖日红, 顾华, 申颖洁, 等. 北京市农村生活污水排放现状调研与分析[J]. 中国给水排水, 2011, 27(2): 30-33. [23] 李厚禹, 蒯伟, 邵振鲁, 等. 新冠肺炎疫情对农村人居环境整治的影响[J]. 环境科学研究, 2020, 33(7): 1579-1588. [24] 刘智晓, 刘龙志, 王浩正, 等. 流域治理视角下合流制雨季超量混合污水治理策略[J]. 中国给水排水, 2020, 36(8): 20-29. [25] 黄素芬, 康潇, 薛晓光. 山西运城农村生活污水治理现状及对策[C]//中国环境科学学会. 2020中国环境科学学会科学技术年会论文集(第二卷). 南京, 2020: 262-268. [26] 陈融旭, 张杨, 时芳欣, 等. 黄河流域农村生活污水特征及适宜处理技术分析[C]//中国环境科学学会环境工程分会. 中国环境科学学会2022年科学技术年会——环境工程技术创新与应用分会场论文集(二). 南昌, 2022: 11-15. [27] 邢光熹, 施书莲, 杜丽娟, 等. 苏州地区水体氮污染状况[J]. 土壤学报, 2001, 38(4): 540-546. [28] BUTLER D, FRIEDLER E, GATT K. Characterising the quantity and quality of domestic wastewater inflows[J]. Water Science & Technology, 1995, 31(7): 13-24. [29] 杨希. 重庆市主城区居住小区生活污水排放特征及影响因素研究[D]. 重庆: 重庆大学, 2020. [30] 陈雪峰, 李振军, 刘学军, 等. 成都平原农村生活污水中污染物特征研究[C]//中国环境科学学会环境工程分会. 中国环境科学学会2022年科学技术年会——环境工程技术创新与应用分会场论文集(四). 南昌, 2022: 37-42. [31] 刘晓慧. 我国农村生活污水排放现状初析[J]. 安徽农业科学, 2015, 43(23): 234-235. [32] 谢林花, 吴德礼, 张亚雷. 中国农村生活污水处理技术现状分析及评价[J]. 生态与农村环境学报, 2018, 34(10): 865-870. [33] 聂莉娟. 关中农村生活污水处理工艺评价与选择[D]. 西安: 西北大学, 2016. [34] 徐佩林, 朱木兰, 张志谦. 农村生活污水的水质特征与治理策略探讨——以厦门农村为例[J]. 长江科学院院报, 2022, 39(10): 54-60. -
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